LA PARTITION GAZ PARTICULE DES HAP ATMOSPHERIQUES

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Impact sanitaire des HAP

Les HAP sont largement étudiés en raison de leur toxicité et de leur pouvoir cancérigène (tableau I.1). Le parlement européen et le conseil de l’union européenne ont dans la directive 2004/107/CE décidé la mesure du benzo(a)pyrène comme traceur du risque cancérogène des HAP :
«(3) Les preuves scientifiques montrent que (…) certains hydrocarbures aromatiques polycycliques sont des agents carcinogènes génotoxiques pour l’homme et qu’il n’existe pas de seuil identifiable au dessous duquel ces substances ne présentent pas de risque pour la santé des personnes. Leurs effets sur la santé des personnes et l’environnement s’exercent à travers les concentrations dans l’air ambiant et à travers le dépôt. Eu égard au rapport coût-efficacité, il n’est pas possible d’atteindre dans certains secteurs spécifiques des concentrations (…) d’hydrocarbures aromatiques polycycliques dans l’air ambiant qui ne représentent pas un risque significatif pour la santé des personnes.
(4) En vue de réduire au minimum les effets nocifs sur la santé humaine, en étant particulièrement attentif aux populations sensibles, et sur l’environnement dans son ensemble, (…) des hydrocarbures aromatiques polycycliques en suspension dans l’air, des valeurs cibles, qui doivent être respectées dans la mesure du possible, devraient être fixées. Le benzo(a)pyrène devrait être utilisé comme traceur du risque cancérogène lié aux hydrocarbures aromatiques polycycliques dans l’air ambiant. »
Cette mesure réglementaire concerne uniquement la phase particulaire dans la mesure où le benzo(a)pyrène est présent uniquement dans cette phase. La valeur cible pour ce composé est de 1 ng.m-3.

Variation spatiale et temporelle de la concentration des HAP

Dans l’atmosphère, les concentrations de HAP particulaires sont très variables. Elles peuvent être très différentes entre un lieu très reculé, comme l’Antarctique, où elles sont de quelques dizaines de pg.m-3 (Halsall et al. 1997), et un lieu très urbanisé, où les concentrations peuvent atteindre plusieurs centaines de ng.m-3, comme à Santiago du Chili (Didyk et al. 2000). Au niveau local il existe également de fortes variations qui vont dépendre de la distance aux sources d’émissions. On remarque également une variabilité saisonnière marquée par des concentrations plus importantes en hiver (Menichini et al. 1999; Mantis et al. 2005). Ce phénomène peut s’expliquer principalement par trois processus :
– l’augmentation des émissions dues au chauffage domestique,
– les processus de dégradation des HAP qui sont moins importants l’hiver que l’été (moins de photodégradation),
– une plus grande stabilité de la colonne atmosphérique en hiver, qui limite les phénomènes dispersifs.

La phase particulaire dans l’atmosphère

Dans l’atmosphère, les particules constituent un ensemble extrêmement hétérogène, en terme de taille, de forme (sphérique, agrégats, en longueur…), de source (naturelles ou anthropiques), de composition (proportion de composés minéraux et organiques), et de mode de formation (particules primaires, émises directement dans l’atmosphère et particules secondaires, issues de processus de nucléation). Parmi les nombreux critères de classification des particules, la taille représente l’un des paramètres les plus importants. La notion de diamètre équivalent aérodynamique est communément utilisée dans les études environnementales. Par définition, le diamètre équivalent aérodynamique d’une particule est celui d’une particule modèle sphérique, de densité unitaire qui aurait les mêmes caractéristiques aérodynamiques que la particule considérée. Cette désignation qui tient compte de la forme, de la masse, et de la densité des particules, est commode pour comparer des particules ayant des caractéristiques différentes. La distinction en taille concorde généralement avec les autres critères (source, mode de formation, composition chimique). En considérant ce critère, Bidleman (1988) distingue ainsi trois types de particules (figure I.5).
– Particules du mode nucléation (0,08 µm ≤ ∅) (I, Figure I.5) : Ces particules proviennent majoritairement de la nucléation homogène d’espèces gazeuses, c’est à dire de la conversion gaz-particule qui correspond à un changement de phase possible lorsque la pression de vapeur des composés condensables est suffisamment élevée. Ces particules tendent très rapidement à former des particules de plus grande taille (particules du mode accumulation), suite aux mouvements aléatoires lors desquels ces particules s’entrechoquent et coagulent, et en servant de supports à la nucléation hétérogène pour les gaz de faible pression de vapeur saturante. Leur durée de vie est donc plutôt courte, de l’ordre de quelques minutes à quelques heures. On retrouve donc ces particules dans l’atmosphère uniquement à proximité des sources d’émission.

Partition des HAP dans les phases gazeuse et particulaire

La présence des HAP simultanément dans les phases gazeuse et particulaire atmosphériques peut résulter de deux processus :
– La condensation homogène et hétérogène (Nikolaou et al. 1984; Van Vaeck et al. 1984),
– La sorption (adsorption + absorption) (Bidleman, 1988 ; Goss et Schwarzenbach, 1998 ; Pankow, 1987 ; Pankow, 1994 ; Yamakasi et al., 1982).
Pour que le phénomène de condensation ait lieu, il faut que la concentration en HAP dépasse un seuil critique, représenté par la pression de vapeur saturante. Cette caractéristique physique dépend à la fois de la température et du composé considéré. Pour la grande majorité des HAP, la pression de vapeur saturante correspond à des concentrations très élevées qui ne sont rencontrées qu’un court instant, au sein même de l’émission, lors de son refroidissement. Les HAP vont alors se condenser à la surface des noyaux carbonés et des cendres formés.
D’autres phénomènes, mettant en jeu la sorption, interviennent. La sorption désigne l’association de molécules gazeuses avec tout corps à l’état condensé (solide ou liquide), à des niveaux de concentrations largement en deçà des pressions de vapeur saturante. Les forces mises en jeu sont de faible intensité, de type Van der Waals, et ne modifient pas la structure molaire des composés. De ce fait, les phénomènes de sorption sont facilement réversibles. Dans l’atmosphère, les particules représentant une très grande surface disponible, la partition entre phases gazeuse et solide va se dérouler prioritairement sur ce support.
La surface et la morphologie très variée des particules donnent lieu à deux mécanismes (Figure I.6). Dans le cas d’une surface solide, seule l’adsorption intervient.
Dans le cas d’une surface plus ou moins amorphe et visqueuse, l’adsorption des HAP peut entraîner leur incorporation au sein même de la matrice particulaire, l’absorption. Compte tenu des caractéristiques physico-chimiques des HAP (faible solubilité dans l’eau, Kow élevé), ces deux mécanismes vont se dérouler préférentiellement sur les fractions carbonées élémentaire (pour l’adsorption) et organique (pour l’absorption).

Puits de HAP

Il existe deux voies de disparition des HAP de l’atmosphère : le dépôt, sec ou humide, et la réactivité.

Le dépôt sec et le dépôt humide

Ce sont les processus d’élimination physique des HAP par transfert de l’atmosphère vers le sol, l’eau ou les végétaux.
Le dépôt sec comprend les processus de sédimentation et d’impaction pour les particules et le processus de diffusion pour les gaz. Il est très largement influencé par la taille des particules et concerne essentiellement les particules du mode grossier.
Le dépôt humide, lié aux précipitations, comprend deux processus : le rain out (incorporation au moment de la formation de la goutte) et wash out (incorporation lors de sa chute).

Réactivité des HAP

La réactivité des HAP dans l’atmosphère est un processus important de leur élimination. Les réactions auront lieu en phase gazeuse ou en phase particulaire, selon leur présence dans les différentes phases.
Les principaux modes de dégradation sont par des réactions chimiques avec de nombreux réactifs comme OH˙, NO3, O3, N2O5, HNO3.

en phase gazeuse

Pour les HAP présents en phase gazeuse (2 à 4 cycles) la voie principale de dégradation est la réaction avec le radical OH˙ avec des temps de demi-vie de l’ordre de l’heure. La réaction avec NO3 à lieu essentiellement la nuit en raison du caractère photosensible de ce radical (tableau I.2)

LA MESURE DES HAP DANS L’ATMOSPHERE

En raison de leurs faibles concentrations et de leur présence dans différentes phases de l’atmosphère, il n’existe pas de mesure en temps réel des HAP atmosphériques. Il faut à la fois réaliser une concentration des HAP pour obtenir des quantités mesurables et les extraire de leurs matrices. La mesure des HAP est donc composée d’un prélèvement qui permet de collecter tous les HAP présents dans l’atmosphère (soit sur un filtre pour les HAP particulaires ou sur un adsorbant solide pour les HAP gazeux) suivi d’une extraction qui permet de séparer le HAP de la particule ou du support de prélèvement. A la suite de cette étape d’extraction il faut généralement concentrer l’échantillon pour ensuite pouvoir l’analyser.

Prélèvement des deux phases

Il existe de nombreux types de préleveurs pour les HAP. Néanmoins certains d’entres eux sont principalement utilisés pour collecter uniquement la phase particulaire comme les impacteurs en cascade ou les précipitateurs électrostatiques (Kaupp et al. 1992). Aussi nous nous intéresserons seulement au préleveur le plus couramment utilisé, le préleveur appelé ici « conventionnel » et au préleveur dénudeur.

Le préleveur haut volume :

Le préleveur haut volume est la technique majoritairement utilisée pour les prélèvements simultanés des phases gazeuse et particulaire.
Il est composé d’un filtre pour la collecte des particules suivi d’un adsorbant solide pour la collecte de la phase gazeuse.
Différents filtres peuvent être utilisés avec ce type de préleveur : les filtres en fibres de verre (Glass Fiber Filter), les filtres en fibres de quartz (Quartz Fiber Filter), les membranes téflons PTFE, les filtres en fibres de verre téflonnés PTFE.
La phase gazeuse est collectée par un adsorbant solide. Pour les HAP les plus couramment utilisés sont les mousses de polyuréthane (PUF), le tenax, les résines amberlite XAD-2 et XAD-4 (Lee et al. 2004).
Le débit de pompage est généralement compris entre 20 et 50 m3.h-1. Les durées de prélèvement sont le plus couramment comprises entre 12 à 24 heures mais peuvent s’étendre entre 4 heures (Gustafson et al. 1997; Fernandez et al. 2002) et plusieurs jours (Kaupp et al. 1999; Sanderson et al. 2005) pour collecter une masse suffisante de particule.

Le préleveur dénudeur :

Ce type de préleveur a fait l’objet de nombreux développements au cours des dernières années (Lane et al. 1988; Coutant et al. 1989; Gundel et al. 1995) en raison des nombreux artefacts de prélèvement (Cf. I.4) rencontrés sur les préleveurs conventionnels.
Le préleveur dénudeur se compose d’un tube dénudeur pour collecter la phase gazeuse suivi d’un filtre et d’un adsorbant solide pour collecter la phase particulaire.
Ce type de préleveur utilise la grande différence de vitesse de diffusion existant entre les molécules de gaz et les particules. Lorsque le flux d’air dans le tube est laminaire, les molécules de gaz, par diffusion, vont entrer en contact avec les parois du tube. Ces dernières, si elles sont enduites d’un adsorbant adéquate, peuvent alors piéger les molécules de gaz. En raison de leur vitesse de diffusion plus faible les particules ne vont pas atteindre les parois du tube et elles seront piégées par le filtre. A cause de l’élimination de la phase gazeuse en amont du filtre il y a une rupture d’équilibre de la partition gaz particule et les composés présents sur la particule peuvent se volatiliser de manière significative pour les HAP les plus légers (Kavouras et al. 1999). Ils sont alors récupérés par un adsorbant solide placé en aval du filtre.
Il existe plusieurs configurations possibles pour les tubes dénudeurs : en plaque parallèle (Kavouras et al. 1999), tube annulaire, et en nid d’abeille.

L’extraction au Soxhlet

L’extraction au Soxhlet, considérée comme la méthode de référence, permet de réaliser des extractions continues solide-liquide à l’aide de cycles de vaporisation-condensation du solvant. Généralement des solvants non ou faiblement polaires tels que le dichlorométhane, le cyclohexane ou un mélange de solvants de polarités différentes (hexane-acétone par exemple) sont utilisés. Cette technique est couramment pratiquée pour l’extraction des HAP particulaires piégés sur filtres (Pineiro-Iglesias et al. 2004; Dallarosa et al. 2005; Galarneau et al. 2006; Lin et al. 2006; Yang et al. 2006) et des HAP gazeux piégés sur des cartouches de PUF (Dachs et al. 2000; Peters et al. 2000; Fernandez et al. 2002) ou sur de la résine XAD-2 (Buehler et al. 2001; Conde et al. 2004). Cette méthode présente l’avantage d’être simple d’utilisation et efficace. Toutefois, une extraction nécessite généralement une grande quantité de solvant (100 à 250 ml) et l’extraction des HAP dure entre 6 et 24 heures.

L’extraction aux ultrasons

L’extraction aux ultrasons a été appliquée par de nombreux auteurs pour l’extraction des HAP particulaires piégés sur un filtre (Crimmins et al.; Mader et al. 2000; Fernandez et al. 2002; Park et al. 2002; Re-Poppi et al. 2005) et pour l’extraction des HAP gazeux piégés sur de la résine XAD-2 (Gundel et al. 1995) et XAD-4 ((Gundel et al. 1999; Peters et al. 2000). Elle est effectuée à température ambiante, ce qui permet de minimiser les pertes par évaporation. Les solvants organiques utilisés sont les mêmes que dans le cas du Soxhlet : acétone, acétonitrile, cyclohexane, hexane, dichlorométhane, benzène-méthanol, méthanol. Néanmoins, le choix du solvant approprié dépend de la matrice (Sun et al. 1998). Pour l’extraction des HAP adsorbés sur des particules urbaines, il semble que le dichlorométhane soit le plus approprié. L’extraction aux ultrasons est couramment utilisée en raison de sa rapidité (30-60 minutes) et de son efficacité d’extraction comparable, voire supérieure à l’extraction au Soxhlet (Sun et al. 1998). Un avantage supplémentaire de cette technique est la simplicité de l’équipement nécessaire : il s’agit soit de plonger une sonde génératrice d’ultrasons dans l’échantillon à extraire, soit de placer l’échantillon dans une cuve à ultrasons. Cette technique d’extraction présente toutefois l’inconvénient de ne pas être compatible avec l’utilisation de l’eau comme solvant. En effet, l’énergie produite par les ultrasons semble dégrader des molécules d’eau, qui forment alors des radicaux OH. et H. (Wheat et al. 1997), dont la réactivité avec les HAP est connue. De plus, comme cela avait été noté pour l’extraction au Soxhlet, les ultrasons nécessitent des volumes de solvant importants.

L’extraction ASE (Accelerated Solvent Extractor)

L’ASE a été introduite en 1995 et est approuvée par l’US EPA (méthode 3545). Cette méthode également appelée PFE (Pressurized fluid extraction) (Schantz et al. 1997) ou PLE (Pressurized liquid extraction) (Ravindra et al. 2006) effectue l’extraction dans des conditions de température et de pression élevées (pour les HAP température de 100°C et pression de 140 bars, US EPA 3545). La combinaison d’une température et d’une pression élevée permet d’augmenter la vitesse de diffusion du solvant au travers des interstices de la matrice, d’augmenter la désorption des composés adsorbés, et d’accroître le pouvoir de solvatation du solvant tout en évitant les phénomènes d’ébullition. Ces conditions accélèrent le processus d’extraction (le temps de l’extraction est de 5 à 15 minutes), avec une utilisation minimale de solvant (15 ml de solvant par échantillon, généralement un mélange acétone-dichlorométhane ou acétone-hexane). De plus, l’automatisation de la méthode permet d’effectuer jusqu’à 24 extractions successives, (ASE 200, Dionex) dans des conditions de parfaite reproductibilité. Les rendements d’extraction obtenus pour diverses matrices (sédiments marins SRM 1941a, SRM 1944 ; tissu de moules SRM 2974 ; particules atmosphériques SRM 1649a) sont de 100% et sont comparables aux rendements des méthodes d’extraction par SFE, Ultrasons et Soxhlet (Heemken et al. 1997). Pour l’extraction des HAP de masse molaire élevée associés aux particules diesel (SRM 1650 et SRM 2975), cette méthode a donné des rendements supérieurs à ceux obtenus avec un Soxhlet (Schantz et al. 1997).

Analyse

Les méthodes d’analyse les plus fréquemment utilisées sont la chromatographie gazeuse couplée à un spectromètre de masse ou l’HPLC (chromatographie liquide haute performance) couplée à un détecteur à fluorescence.

Méthodes basées sur la séparation en phase liquide

L’étape de séparation des HAP est généralement effectuée en utilisant la chromatographie en phase inversée (la phase stationnaire est de nature apolaire : silice greffée en C2, C8, ou C18, et la phase mobile est constituée par un solvant polaire, tel que l’eau, le méthanol ou l’acétonitrile). L’avantage majeur de cette méthode est qu’elle permet de séparer efficacement les isomères, et d’isoler les HAP de leurs dérivés méthylés, difficilement séparés par les autres techniques chromatographiques (Lee 1995). Il existe actuellement un grand nombre de colonnes spécialement conçues pour les HAP (Wise et al. 1993). Généralement, les colonnes polymériques, sont préférées aux colonnes monomériques.
Elles permettent notamment de séparer très efficacement les isomères à 4-5-6 cycles (Wise et al. 1993; Lee 1995 ; Peltonen et al. 1995) et de réaliser l’analyse de routine des 16 HAP les plus couramment étudiés. D’autres paramètres influencent la sélectivité, notamment l’utilisation d’un gradient d’élution et le contrôle de la température de la colonne (Chiu et al. 1997). Plus la polarité de l’éluant est importante, plus la rétention des solutés est grande. L’addition d’un troisième solvant (souvent du tétrahydrofurane) permet de modifier la force éluante du solvant et ainsi la sélectivité de la séparation (Gundel et al. 1995).
Pour l’analyse d’un plus grand nombre de HAP aux caractéristiques similaires (HAP et HAP alkylés), présents dans une matrice complexe, une séparation en deux temps peut être envisagée (Mahanama et al. 1994). Cette approche multidimensionnelle utilise une HPLC en phase normale, qui sépare les HAP en fonction du nombre de cycles (la présence de groupement alkyl n’a pas ici d’influence sur le temps de rétention) et qui permet dans un premier temps de fractionner l’échantillon. Une seconde HPLC en phase inversée, placée en série, permet ensuite de séparer les HAP de leurs dérivés alkylés avant leur détection.
En HPLC, les détecteurs les plus souvent utilisés pour l’analyse des HAP sont le détecteur à fluorescence (Gundel et al. 1995; Okuda et al. 2006; Ravindra et al. 2006), le détecteur UV-Visible (Chang et al. 2006) et le détecteur UV à barrettes de diode (Menichini et al. 1999). Les détecteurs UV-Visible sont les détecteurs les plus employés en chromatographie liquide en raison de leur caractère universel, de la relative transparence dans l’UV de nombreux solvants, et de la simplicité de la méthode. Toutefois, pour l’analyse de HAP présents à l’état de traces, l’utilisation de ce détecteur peut être réduite par ses limites de détection médiocres (de l’ordre du dixième de ng injectés, selon Chiu et al., 1997). Le détecteur UV à barrettes de diode fournit en plus le spectre d’absorption de chaque composé. Les spectres des composés obtenus en temps réel et leur rapprochement avec les spectres disponibles en bibliothèque permettent l’identification des composés. Toutefois, les limites de détection atteintes par ce type de détecteur restent du même ordre de grandeur que le détecteur UV. Les détecteurs à fluorescence ont été plus récemment développés. Leur application pour l’analyse de composés se limite principalement aux composés aromatiques, qui fluorescent le plus intensément. Les appareils récents permettent de faire varier les longueurs d’onde d’excitation et d’émission en fonction du temps. Ainsi, connaissant les temps de rétention chromatographique d’une série de composés à analyser, il est possible d’optimiser la réponse du détecteur pour chacun des composés. Le détecteur fluorimétrique présente deux avantages majeurs par rapport aux autres détecteurs :
– Une meilleure sélectivité, intrinsèque à la méthode car seuls 15% environ des composés fluorescent naturellement.
– Une meilleure limite de détection, qui peut être 10 à 100 fois inférieure à celle d’un détecteur UV (Guha et al. 1998; Miège et al. 1998), car contrairement aux méthodes d’absorption, la fluorescence peut être accrue en augmentant la puissance du rayonnement d’excitation. Les limites de détection atteintes sont comprises entre le dixième de picogramme à la dizaine picogramme injectés, selon le HAP considéré (Chiu et al. 1997).

Méthodes basées sur la séparation en phase gazeuse

La chromatographie en phase gazeuse est une méthode de séparation de composés gazeux susceptibles d’être vaporisés par chauffage sans dégradation. Les colonnes chromatographiques utilisées sont des colonnes capillaires. Dans ce type de colonne la phase stationnaire est un film liquide directement déposé sur la paroi de la colonne (épaisseur de l’ordre de quelques µm) et la phase mobile est un gaz inerte. L’hélium est le plus souvent utilisé comme gaz vecteur car il donne la meilleure résolution. Les constructeurs ont développé des colonnes spécifiquement adaptées à la séparation des HAP. L’utilisation de copolymère de phényl-méthylpolysiloxane, dont les proportions en phényl varient, permet généralement d’améliorer la séparation des HAP. De récents travaux ont montré que l’augmentation de 5 à 50% de la proportion de phényl permet de mieux séparer les benzofluoranthènes (Sauvain et al. 2001).
Mais comparée à la chromatographie en phase liquide, la chromatographie en phase gazeuse présente quelques inconvénients :
Dans le cadre de prélèvements atmosphériques constitués d’un grand nombre de HAP, les composés les plus lourds peuvent être coélués, comme par exemple certains isomères à 4 ou 5 cycles (Chiu et al. 1997; Menichini et al. 1999; Gratz et al. 2000; Naumova et al. 2002). Ceci a beaucoup d’importance puisque les propriétés cancérigènes et/ou mutagènes sont significativement différentes selon l’isomère considéré.
Le phénomène de décrochement de la phase stationnaire (bleeding) est un facteur limitatif en terme de sensibilité.
Enfin, cette méthode de séparation nécessite d’abord la volatilisation des molécules. Cette étape n’est pas adaptée à certains HAP de masses molaires élevées, non volatiles et thermolabiles.

Table des matières

CHAPITRE I : CONTEXTE DE L’ETUDE
I.1 GENERALITES SUR LES HAP
I.1.1 Les Hydrocarbures Aromatiques Polycycliques
I.1.2 Origine des HAP
I.1.3 Impact sanitaire des HAP
I.2. LES HAP ET L’ATMOSPHERE
I.2.1 Variation spatiale et temporelle de la concentration des HAP
I.2.2 La phase particulaire dans l’atmosphère
I.2.3 Partition des HAP dans les phases gazeuse et particulaire
I.2.4 Puits de HAP
I.3 LA MESURE DES HAP DANS L’ATMOSPHERE
I.3.1 Prélèvement des deux phases
I.3.2 Extraction
I.3.3 Analyse
I.4 LES ARTEFACTS DANS LA MESURE DES HAP
I.4.1 Conservation et stockage des échantillons
I.4.2 Artefacts d’adsorption et de désorption sur le préleveur conventionnel
I.4.3 Artefact lié à la réactivité
I.4.4 Les comparatifs entre préleveur dénudeur et préleveur conventionnel
I.4.5 Les artefacts du préleveur dénudeur
CHAPITRE II : LA MESURE DES HAP PAR LE PRELEVEUR DENUDEUR : PRESENTATION ET VALIDATION
II.1 LE PROTOCOLE ANALYTIQUE
II.1.1 Nettoyage et préconditionnement du matériel
II.1.2. Le prélèvement
II.1.3 Traitement de l’échantillon : extraction et concentration
II.1.4 L’analyse
II.2. VALIDATION DE LA MESURE
II.2.1 Validation du préleveur
II.2.2 Validation de la chaîne analytique : Essais inter-laboratoires HAP
CHAPITRE III : LE PRELEVEMENT DES HAP PARTICULAIRES
III.1 PRESENTATION DES CAMPAGNES DE TERRAIN
III.1.1 Les sites de prélèvement
III.1.2 Les méthodes de prélèvement
III.1.3 Généralités sur les résultats du préleveur dénudeur
III.2 COMPARAISON ENTRE PRELEVEURS
III.2.1 Présentations des résultats
III.2.2 Interprétation des résultats
III.3 CONCLUSION ET PERSPECTIVES
CHAPITRE IV : LA PARTITION GAZ PARTICULE DES HAP ATMOSPHERIQUES
IV.1 LA PARTITION GAZ/PARTICULES DES COSV DANS LA LITTERATURE
IV.1.1 Le modèle de Junge
IV.1.2 Le coefficient de partition
IV.1.3 L’adsorption
IV.1.4 L’absorption
IV.1.5 Les autres modèles
IV.1.6 Les limites de l’approche théorique
IV.1.7 Les études expérimentales
IV.1.8 Les facteurs environnementaux
IV.2 ETUDE EXPERIMENTALE DE LA PARTITION GAZ/PARTICULES DES HAP A PARTIR DES DONNEES DE TERRAIN OBTENUES AVEC LE PRELEVEUR DENUDEUR
IV.2.1 Présentation des résultats bruts
IV.2.2 Comparaison avec la théorie de Junge : φ = f(P°L)
IV.2.3 Discussion de la partition en fonction des classes de HAP : première approche de la théorie de Pankow : log Kp = f(log P°L)
IV.2.4 Comparaison avec la théorie de Yamasaki (1982) : log Kp = f(1/T)
IV.2.5 Comparaison avec la théorie de Pankow : log Kp = f(log PL°)
IV.3 CONCLUSION
CHAPITRE V : Validation du tube dénudeur : estimation des artefacts de réactivité
V.1 CONCEPTION ET REALISATION DU DISPOSITIF EXPERIMENTAL
V.1.1 Adaptation du banc à perméation
V.1.2 Problèmes rencontrés
V.1.3 Le dispositif final
V.2 ETUDE DE LA DEGRADATION DU NAPHTALENE PAR L’OZONE DANS LE TUBE DENUDEUR
V.2.1 Protocole
V.2.2 Blanc du dispositif
V.2.3 Théorie cinétique
V.2.4 Résultats expérimentaux et discussions
V.3 CONCLUSION ET PERSPECTIVES
CONCLUSION ET PERSPECTIVES
BIBLIOGRAPHIE

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